Hodnocení efektivnosti veřejných výdajů na ochranu životního prostředí v zemích OECD

Transkript

1 Institut pro ekonomickou a ekologickou politiku Ministerstvo životního prostředí ČR Pozvánka na seminář na téma Hodnocení efektivnosti veřejných výdajů na ochranu životního prostředí v zemích OECD Seminář je pořádán v rámci kontrolního dne projektu VaV/320/3/03 Efektivnost veřejných výdajů na ochranu životního prostředí Termín: 29. dubna 2004, až Místo konání: Institut pro ekonomickou a ekologickou politiku, Štěpánská 18, Praha 1, zasedací místnost. Program semináře: až Úvodní slovo: Metodické problémy s hodnocením efektivnosti veřejných výdajů na ochranu ŽP doc. Ing. Jiřina Jílková, CSc až Zkušenosti s hodnocením VV na ochranu ŽP v zemích OECD - Ing. Jan Pavel až Hodnocení efektivnosti VV na ochranu ŽP Organizací spojených národů - JUDr. Eva Tošovská, CSc až Metodické přístupy Světové banky k hodnocení efektivnosti VV v oblasti ŽP Ing. Markéta Šumpíková, Ph.D až Hodnocení efektivnosti VV na ochranu ŽP v rámci strukturálních fondů EU - Dr. Marie Kaufmannová Diskuse. Formulace závěrů a doporučení pro další výzkum. Cílem semináře je především rozvinout diskusi nad tématy jednotlivých příspěvků. Těšíme se na Vaši účast. Ing. Jan Pavel (pavel-ja@seznam.cz, tel: )

2 Hodnocení efektivnosti veřejných výdajů na ochranu životního prostředí - metodika OECD Jan Pavel, Petr Vondraš Hodnocení efektivnosti veřejných výdajů představuje jeden z nejproblematičtějších okruhů veřejné ekonomie a to nejen v oblasti životního prostředí. Jako velmi problematické se ukazuje nejen kvantifikace přínosů jednotlivých veřejných výdajových programů, ale také konstrukce jednotného ukazatele, který by umožňoval porovnávat efektivnost výdajů plynoucích do různých oblastí životního prostředí a představoval tak indikátor, jež by veřejnému sektoru umožňoval optimálně alokovat prostředky. Cílem předkládaného článku je popsat základní rysy metodiky OECD a na základě analýzy zformulovat závěry o její případné použitelnosti v podmínkách České republiky. Hodnocení efektivnosti veřejných výdajů na ochranu životního prostředí v zemích OECD Jedním ze základních východisek pro správnou alokaci veřejných prostředků je hodnocení jejich efektivnosti a to jak ex post, tak i ex ante. Nejinak je tomu i v případě veřejných výdajů na ochranu životního prostředí. V rámci řešení projektu VaV Ministerstva životního prostředí ČR byl proveden výzkum situace v této oblasti v zemích OECD. Bylo provedeno studium stránek zahraničních ministerstev životního prostředí, zejména případových studií a výročních zpráv, za účelem zjištění, zda-li je hodnocení efektivnosti prováděno a v případě že ano, jaká metodika je používána. Dále bylo provedeno ové dotazování na stejnou problematiku. Výsledky tohoto průzkumu ukazují, že hodnocení efektivnosti není v zemích OECD systematicky prováděno a většina států ho neprovádí vůbec. Většina výročních zpráv se v případě veřejných výdajů na ochranu životního prostředí omezuje pouze na popis vstupů tedy objemu veřejných výdajů, přičemž rozdíly mezi jednotlivými státy lze najít především v odlišné míře deagregace těchto údajů. Nejpodrobnější jsou v tomto případě zřejmě statistiky skandinávských zemí. Jak již bylo zmíněno, systémově není hodnocení efektivnosti veřejných výdajů prováděno v žádném státě OECD. Někdy si však tyto země nechávají zpracovat případové studie, které

3 se zaměřují na hodnocení efektivnosti vybraného veřejného výdajového programu. Ve většině případů je autorem této studie OECD a její rozsah se pohybuje od 50 do 100 stran. Nejčastěji použitou metodou je CEA, která, jak v řadě případů autoři upozorňují, umožňuje obejít problém vyjádření přínosů daného projektu v peněžních jednotkách. V některých případech se objevuje také použití CBA, kdy je pro kvantifikaci výdajové strany zvolena některá z metod kontingenčního oceňování. Metodika OECD Hlavní část předkládaného příspěvku se bude zabývat popisem a analýzou metodiky OECD pro hodnocení ekonomických nástrojů ochrany životního prostředí. Práce je rozdělena na několik částí. V první jsou popsána teoretická východiska metodiky OECD. Druhá část obsahuje popis jednotlivých evaluačních kriterií a upozorňuje na některé problémy při provádění ex post hodnocení efektivnosti. Třetí a poslední část se zaměřuje na faktor, který OECD velmi zdůrazňuje a tím je nutnost nastavení institucionálního prostředí pro potřeby evaluace ještě před implementací daného veřejného výdajového programu. Pro úplnost je nutné dodat, že metodika OECD je vypracována pro ekonomické nástroje ochrany životního prostředí obecně, tzn. pro potřeby veřejných výdajů je nutné ji v některých případech mírně modifikovat. Na možná specifika veřejných výdajů je v textu vždy upozorněno. Teoretická východiska Problematika využití ekonomických nástrojů ochrany životního prostředí byla v teoretické rovině diskutována již od 60. let 20. století. Cílem probíhající diskuse bylo zhodnotit jejich možnou aplikaci v praxi a porovnat jejich efektivnost a účinnost s tehdy používanými přímými regulačními metodami. Za výhody ekonomických nástrojů byla označována zejména statická efektivnost (Baumol, 1972) vedoucí k minimalizaci nákladů, dynamická efektivnost chápaná jako silné pobídky pro rozvoj nových k životnímu prostředí více šetrných technologií (Magat, 1978) a také potenciální zdroj příjmů veřejných rozpočtů. Za nevýhody byla označována možnost podpory monopolního chování výrobců ve formě snížení produkovaného množství statků pod společensky optimální úroveň (Oates et Strassmann, 1984) a neurčitost dopadů ve srovnání s přímou regulací. V 80. letech 20. století se zájem zaměřil na provádění ex-ante evaluací případného zavedení ekonomických nástrojů do praxe.

4 Poměrně rozsáhlé studie byly věnovány možnému využití ekonomických nástrojů pro omezení a kontrolu znečištění vzduchu (např. Krupnick, 1986; Spofford 1984). Zavádění ekonomických nástrojů ve větší míře do praxe ve vyspělých zemích lze datovat zhruba do 80. let 20. století. Jejich počet dynamicky rostl, neboť mezi roky 1987 až 1992 se v zemích OECD zvýšil o více než 25 % (OECD, 1996). Řada používaných ekonomických nástrojů však měla pouze marginální charakter a svou konstrukcí a významem nemohla ve větší míře ovlivňovat chování ekonomických subjektů. Významným nedostatkem také zůstávala absence ex-post analýzy efektivnosti a účinnosti jednotlivých nástrojů. V prováděných ad hoc analýzách bylo navíc zjištěno, že pouze 45 % používaných ekonomických nástrojů mělo signifikantní dopad na chování ekonomických subjektů, naproti tomu u více než 30 % nebyl explicitně prokázán pozitivní dopad. Z těchto důvodů se jako klíčové jevilo vyvinutí vhodné metodologie pro ex-post evaluace jednotlivých nástrojů a její aplikace v praxi. Potřeba evaluace se v posledních letech stále zvyšuje v důsledku stále častějšího využívání ekonomických nástrojů, zejména implementací ekologické daňové reformy. Potenciální výhodou ex post analýzy je skutečnost, že není závislá na přijetí předpokladů tak, jako je tomu u ex ante analýzy. Zájem OECD o hodnocení efektivnosti výdajů na ochranu životního prostředí se začal zvyšovat v 80. letech minulého století v souvislosti s tím, jak se odborná ekonomická obec a také praxe v jednotlivých státech postupně odvracela od přímé regulace a přecházela k používání tzv. ekonomických nástrojů. Ekonomické nástroje se totiž při zamezování znečištění životního prostředí a snižování pravděpodobnosti vzniku ekologických katastrof stávaly stále více významnější. Pod pojem ekonomických nástrojů přitom OECD zahrnuje především ekologické daně a jiné poplatky, veřejné výdaje (většinou chápané jako dotace), obchodovatelná emisní povolení a depozitně-návratový systém. Každý z těchto instrumentů je možné rozdělit do několika skupin a každý je také vhodný pro jiný typ cílů. Jejich jednotlivé charakteristiky, včetně nejvhodnějších způsobů jejich použití jsou popsány v následujících tabulkách. Tabulky 1-4: Charakteristika a porovnání jednotlivých typů ekonomických nástrojů ochrany životního prostředí Poplatky a daně

5 Typy Emisní poplatky/daně: poplatky jsou placeny při produkci látek poškozujících životní prostředí, jejich výše se odvozuje buď od kvantitativní nebo kvalitativní míry znečištění. Uživatelské poplatky/daně: poplatky jsou placeny na pokrytí nákladů spojených se zatěžováním přírody veřejností (odpady) a znečišťováním vody (mohou být konstruovány jako tarify, tarifní míry nebo podle produkovaného odpadu). Výrobní poplatky/daně: poplatky jsou placeny z produkce, která způsobuje znečištění prostředí a to v její výrobní i spotřební fázi; speciálním případem zde jsou tzv. poplatky za užívání zdrojů (voda, nerosty). Funkce Pobídky: všechny fiskálně významné daně a poplatky mají sekundárně pobídkovou funkci. Fiskální: zvýšení ekologických daní může být vyváženo snížením ostatního daňového zatížení. Oblasti aplikace Typickým příkladem jsou poplatky za znečištění vody. Lze aplikovat i na politiku zvyšování kvality vzduchu, odpadový management a v politice snižování hlučnosti letecké dopravy. Uživatelské poplatky jsou běžně aplikovány při financování systému odpadového hospodářství a odpadních vod. Produkční poplatky jsou aplikovány zejména při snižování produkce některých problematických statků například energie, obaly, pesticidy, baterie, auta, plastové lahve apod. Daňová diferenciace se využívá zejména při zvýhodňování spotřeby bezolovnatého benzínu, alternativních energií, automobilů s provozem, který méně zatěžuje životní prostředí, apod. Poplatky za užívání zdrojů se objevují zejména u vzácných materiálů jako voda, plyn, ropa atd. Politická role V praxi je zavádění produkčních poplatků doprovázeno zrušením přímé

6 regulace. Uživatelské poplatky mají i svou finanční roli. Fiskálně motivované daně mají sekundárně environmentální účinky. Veřejné výdaje Typy Granty: nenávratná forma finanční výpomoci. Měkké půjčky: půjčky s nižší než tržní úrokovou mírou. Daňové výdaje: nezdanitelné částky, slevy na dani, různé sazby daní. Funkce Pomoc producentům znečištění při nesení nákladů na snížení znečištění při obtížných podmínkách v odvětví. Limitováno na předem omezený časový interval. Nevytvářet signifikantní distorze v mezinárodním obchodu a investování. Oblasti aplikace Politická role Široká Opuštění od přímé regulace, jako například licencování, standardizace produktů a obalů. Dotace jsou často financovány z výnosů poplatků na ochranu životního prostředí. Vytvářet lepší podmínky pro penetraci nových technologií na trhu. Obchodovatelná emisní povolení Struktura Znečišťovatelé operují pod přípustným limitem emisí a trh je podporuje v dosažení tohoto limitu. V případě jednotného typu emisních povolení je možné, aby firma, která nepotřebuje vydávat tolik emisí, prodala část svých emisních povolení ostatním podnikatelským subjektům.

7 Obchody mohou být prováděny jak v rámci jedné firmy, tak i mezi různými podnikatelskými subjekty. Získané kredity mohou být uschovány pro pozdější použití. Funkce Pobídky, jakožto nástroj k posílení existence environmentálních standardů. Hlavní charakteristikou tohoto nástroje je jejich nákladová úspornost. Aplikace Významné příklady aplikace jsou v USA při kontrole znečištění životního prostředí, většinou SO, VOC a ozon. Bylo zaznamenáno již také použití v politice kvality vod. Politická role Programy obchodovatelných emisních povolení jsou očištěny o prvky přímé regulace, včetně technických limitů a umožňují tak dynamičtější vývoj na poli zavádění nových technologií Zálohový systém Deposit-refund systém (DRS) Typy Obchodní zálohová přirážka by měla zohledňovat náklady na potenciální znečištění produktem. V případě, že je produkt vrácen, je vyplacena záloha zpět a zboží je ekologicky zlikvidováno, případně znovu využito. Systém tak motivuje k návratu odpadů do dalšího výrobního procesu. DR systém na zboží s krátkou dobou spotřeby (obaly, baterie). DR systém na zboží dlouhodobé spotřeby. Funkce Zboží s krátkým cyklem: vytvořit podmínky pro jejich další využití a nezatěžování životního prostředí. Výkon systému DR je měřen většinou procentem návratnosti vyprodukovaného statku. Výsledky se pohybují mezi 40 a 100 %, průměr je 80 %. Aplikace Počet uživatelů roste. Množství variant v oblasti krátkodobé recyklace jako například skleněné lahve a baterie.

8 Politická role DRS je komplementárním systémem k politice životního prostředí a jejím programům. Klíčovou podmínkou pro úspěšné provádění ex-post hodnocení veřejných výdajů je správné nadefinování kritérií. Metodika OECD pracuje se sedmi kritérii, přičemž žádnému z nich nedává explicitně vyšší váhu. Nyní se budeme věnovat jejich podrobnějšímu popisu. Environmentální efektivnost (environmental effectiveness) Hlavním tématem evaluace efektivnosti veřejných výdajů na ochranu životního prostředí jsou samozřejmě dopady na životní prostředí, přičemž se zaměřujeme nejen na jejich přímou kvantifikaci (tzn. jak se snížilo množství emisí případně pravděpodobnost vzniku ekologické katastrofy), ale také na způsob dosažení daného efektu. Aplikace tržních mechanismů ochrany životního prostředí, veřejné výdaje nevyjímaje, s sebou přináší daleko větší míru nejistoty, co se týká výsledků. Zatímco v případě přímé regulace je výsledek do značné míry předem dán a jistý, u veřejných výdajů je nutné sledovat reakce producentů emisí na změny relativních cen, které by je měly motivovat k používání environmentálně šetrnějších technologií. Měření výnosů z aplikace veřejných výdajů na ochranu životního prostředí lze provádět v několika rovinách: Snížení emisí měřené ve fyzických jednotkách (například o kolik tun za rok se snížily emise daného zdroje znečištění). Dopad snížení emisí na hladinu environmentálního nebezpečí, opět měřeno ve fyzických jednotkách (například snížení koncentrace škodlivých látek ve vodních zdrojích nebo v atmosféře). Ekonomická hodnota snížení hladiny environmentálního nebezpečí měřená v peněžních jednotkách. Nejlepším kriteriem je samozřejmě třetí, jehož odhad je však spojen s řadou problémů. Většinou je totiž jednodušší odhadnout dopady aplikace ekonomických nástrojů na snížení emisí, než na hodnotu environmentálního nebezpečí.

9 Hodnocení environmentálních efektů je přitom komplikováno ještě dvěma následujícími faktory: Environmentální efekty nemusí být limitovány pouze konstrukcí jednotlivých ekonomických nástrojů. Mohou zde být ještě sekundární efekty. Příkladem může být snižování dioxinových emisí, což může být vedlejší produkt politiky bojující se skleníkovým efektem. Při analýze nelze opominout také diskontní faktor, neboť v řadě případů jsou náklady vynakládány v jiném čase, než jsou inkasovány přínosy. Význam tohoto faktoru se zvyšuje přímo úměrně tomu, jak se zvyšuje časová prodleva mezi těmito dvěma událostmi. V případech, kdy lze očekávat přínosy až v budoucnu, je nutné věnovat patřičný prostor hodnocení rizik a nejistoty. Na závěr je nutné zdůraznit, že ekonomické nástroje jsou většinou aplikovány souběžně s jinými politikami ochrany životního prostředí jako například přímou regulací, a proto je velmi obtížné od sebe oddělit jejich dopady. To v některých případech ani nelze, protože se vzájemně multiplikují. Ekonomická efektivnost Použití ekonomických nástrojů ochrany životního prostředí se na první pohled zdá jako ekonomicky méně výhodné než přímá regulace. Tento pohled je však velmi statický a z dynamického hlediska je to zcela obráceně. Při posuzování ekonomické efektivnosti je hledána odpověď na otázku, zda-li je daného cíle dosaženo s nejnižšími možnými náklady. Náklady nelze přitom hodnotit jen na straně veřejného sektoru, ale i na straně soukromého sektoru a domácností, protože cílem aplikace ekonomických nástrojů je zvýšení ekonomické efektivnosti jako celku. Náklady mohou být rozděleny na dvě skupiny a to přímé a nepřímé. Dále je možné je rozdělit ještě podle subjektu, který je nese, a to na náklady nesené podniky a nesené domácnostmi. V případě podniků řadíme do skupiny nákladů přímých: náklady na nákup nových technologií, zvýšené provozní náklady spojené s produkcí s menším množstvím znečištění.

10 Z obecného hlediska lze tyto náklady přímo měřit a to ať již v peněžních jednotkách, tak i v materiálních jednotkách nebo úrovni produktivity. Při jejich měření je však nutné upozornit na několik metodologických problémů a to zejména pokud není výstup z nové technologie stejný jako ze staré. V řadě případů jsou produkty velmi rozdílné a mají také jiné užitné vlastnosti. Je tedy otázka, jakou část vícenákladů připsat na vrub snížení emisí a jakou na vrub vzniku nových užitných vlastností. Na straně domácností mohou být přímé náklady jak explicitní ve formě zvýšení určitých výdajů, tak i implicitní ve formě nutnosti změnit jejich konzumní chování. V druhém případě by jejich kvantifikace vyžadovala měření změn v přebytcích spotřebitelů, což je samozřejmě velmi obtížné a nákladné a navíc velmi citlivé na použitou metodologii. Administrativní a vyvolané náklady Velikost administrativních a vyvolaných nákladů je v procesu evaluace jednotlivých tržních řešení ochrany životního prostředí jedním z nejdůležitějších prvků. Z ekonomického hlediska totiž tyto náklady představují ztrátu mrtvé váhy systému a absorbují tak část produktivních zdrojů. Jednotlivé kroky v environmentální politice by se tak měly realizovat za co nejnižších administrativních a vyvolaných nákladů. Pod pojmem administrativní náklady chápeme veškeré náklady nesené veřejným sektorem (jak centrální a místní vládou, tak i regulačními agenturami), které souvisí s implementací daného ekonomického nástroje. Jedná se například o náklady na vypisování veřejných soutěží o dotační tituly, náklady na monitorování, získávání informací, administrativu dotací apod. Vyvolané náklady jsou neseny soukromým sektorem a to opět v souvislosti s implementací daného ekonomického nástroje. Jsou to jak náklady administrativní, tak i manažerské včetně nákladů ušlé příležitosti. Z ekonomického hlediska můžeme administrativní a vyvolané náklady označit jako náklady transakční, tedy takové náklady, které by nevznikly v případě neexistence veřejných výdajů na ochranu životního prostředí. Problematika jejich minimalizace tak není jednoduchá, protože oba druhy, tedy administrativní a vyvolané, nejsou na sobě nezávislé. Řada monitorovacích aktivit může být prováděna jak veřejných sektorem centralizovaně, tak může být přesunuta na soukromý sektor ve formě povinnosti podávat v určitých časových

11 intervalech reporty. Jejich minimalizaci tedy nelze provádět nezávisle, ale pouze simultánně. Přitom je nutno upozornit, že lze identifikovat dvě minima jejich vývoje. První je z pohledu veřejného sektoru, kdy jsou minimalizovány pouze náklady administrativní a druhé je z pohledu celkové ekonomické efektivnosti, kdy jsou minimalizovány všechny transakční náklady. Vzhledem k tomu, že cílem aplikace veřejných výdajů na ochranu životního prostředí je zvýšení celkové ekonomické efektivnosti ve formě eliminace existence negativních externalit, mělo by být sledováno kritérium minimalizace transakčních nákladů jako celku. Měření administrativních a vyvolaných nákladů je velmi náročné a to nejen časově, ale i finančně. Z metodologického hlediska se jako nejvíce problematické ukazuje oddělení administrativních nákladů, pokud je určitou činností sledováno více cílů. Například monitorování úspěšnosti veřejných výdajů na ochranu životního prostředí může být spojeno s monitorováním úrovně znečištění apod. Zkušenosti s měřením administrativních a vyvolaných nákladů jsou zatím pouze v oblasti daňových systémů. Zde se nejčastěji pro měření administrativních nákladů používá tzv. metoda přepočteného pracovníka a pro vyvolané náklady dotazníkové šetření. Zejména v druhém případě se často naráží na vyjádření nákladu ve formě času věnovanému určité činnosti. Metodologicky je ocenění času velmi problematické. Veřejné příjmy Řada ekonomických nástrojů na ochranu životního prostředí může mít také význam pro příjmovou stranu veřejných rozpočtů. Jedná se však zejména o ekologické daně, poplatky a obchodovatelná emisní povolení. V případě veřejných výdajů bude tento význam velmi malý. Výjimku může představovat systém založený na poskytování půjček s nižší než tržní úrokovou mírou. V tomto případě se do veřejných rozpočtů vrací nejen splátky jistin, ale také úroky. Takto vygenerované zdroje mohou být poté znovu využity na poskytnutí nových půjček. Princip zápůjčních fondů s nižší než tržní úrokovou mírou je relativně často užívaný a setkáváme se s ním například i v České republice ve Fondu ochrany životního prostředí. Širší ekonomické efekty

12 Pod toto kritérium spadají veškeré ekonomické náklady a dopady, které vznikají v důsledku aplikace veřejných výdajů na ochranu životního prostředí a které nelze zahrnout do kategorie přímých nákladů, administrativních a vyvolaných nákladů a hodnoty případných poplatků. Můžeme do nich tedy zahrnout: dopady na cenovou hladinu případně na míru inflace, dopady na konkurenceschopnost, dopady na obchodní bilanci, dopady na zaměstnanost případně nezaměstnanost, změny v distribuci důchodů, důsledky pro ekonomický růst, dopady na míru inovací. Řada z výše uvedených dopadů se projeví ihned po aplikaci daného ekonomického nástroje a jiné naopak až v delším časovém období. Například dopady na cenovou hladinu se projeví zejména v krátkém období, neboť pokud dojde k vyhlášení dotačního titulu na nákup určitých technologií, lze předpokládat nárazový nárůst poptávky, která bude mít za následek růst jejich ceny. To je způsobeno krátkodobou nízkou elasticitou tržní nabídkové křivky. V delším období lze však předpokládat zvyšování výrobních kapacit stávajících firem a příchod nových podnikatelských subjektů. Díky tomu dojde ke zvýšení elasticity tržní nabídky a poklesu ceny. Cenový nárůst tak může v delším období zcela odeznít. Naproti tomu otázku dopadů na ekonomický růst je nutné posuzovat v delším časovém horizontu. Problémem samozřejmě zůstává schopnost separovat od sebe důsledky jednotlivých ekonomických nástrojů na danou veličinu. Pokud je aplikace daného dotačního titulu dopředu známa, lze očekávat vznik tzv. signálního efektu, kdy ekonomické veličiny budou reagovat ještě dříve než bude daný ekonomický nástroj aplikován. V řadě případů se tak může zvyšovat cena vybraných technologií ještě dříve, než jsou dotace na její nákup vypláceny. Pro zachycení širších ekonomických efektů se jako velmi užitečné jeví ekonomické modelování. Přitom je však nutné brát v úvahu, v jakém časovém horizontu chceme dopady hodnotit. Například pro hodnocení dlouhodobých dopadů se jako výhodnější jeví využití modelů celkové ekonomické rovnováhy (General Equilibrium Model).

13 Hodnocení širších ekonomických dopadů je nutné nejen z hlediska hodnocení efektivnosti daného ekonomického nástroje, ale také k hodnocení nebezpečí jejich deformace z hlediska rozhodování politických představitelů. Řada širších ekonomických dopadů je velmi citlivá pro voliče a tudíž i pro politické zastupitele. Je samozřejmé, že politici budou při aplikaci jednotlivých nástrojů pečlivě zvažovat jejich dopady zejména na distribuci důchodů, míru konkurenceschopnosti a zaměstnanost a pokud by bylo možné předpokládat negativní dopady na tyto veličiny, lze očekávat z jejich strany značný odpor. Naopak v některých případech a to se týká zejména dotací a zvýhodněných půjček lze očekávat zvýšený výskyt lobbysmu. Například odvětví vyrábějící určitý druh technologií šetrnějších k životnímu prostředí bude mít enormní zájem na poskytnutí dotačního titulu právě na jejich typ technologie. Díky tomu totiž může očekávat zvýšení poptávky po jejich zboží a inkasování vyššího než normálního zisku. Pro získání této výhody (která plyne ze změny relativních cen technologií způsobené vyplácením účelové dotace) budou tito výrobci ochotni obětovat část jejich budoucího nadměrného zisku a to ve formě jak legálního lobování tak i nelegálního podplácení. Navíc lze také očekávat snahu o restrikci nabídkové strany dotovaných komodit ve formě udělování licencí, akreditací apod. Efekt tzv. vyhledávání renty spojený s nelegálním uplácením, klientelismem a korupcí obecně nelze zejména v případě dotací na ochranu životního prostředí podceňovat a jeho posouzení by měla být součástí hodnocení efektivnosti obecně. Měkké efekty Pod evaluačním kriteriem měkkých efektů se skrývá řada dopadů aplikace ekonomických nástrojů, které lze jen velmi těžko uchopit. Jedná se například o signální efekt na chování ekonomických subjektů. Například i malá dotace na nákup určité komodity či technologie, která nezpůsobí tak výrazné změny relativních cen, aby se její nákup stal výrazně výhodnější a zvýšil tak její poptávku na úkor ostatního zboží, které více zatěžuje životní prostředí, může způsobit přesun spotřebitelských případně investorských preferencí v jeho prospěch. Zavedení této dotace totiž spotřebitelům případně investorům ukazuje, že daný statek je environmentálně šetrný. Tento nepřímý efekt, který nelze zdůvodnit změnou v relativních cenách, byl vysledován například při uvalení nepříliš vysokých daní na olovnatý benzín v některých zemích OECD. I přesto, že jeho cena zůstávala proti bezolovnatému stále podstatně nižší, již pouze fakt uvalení daní způsobil masivní odliv poptávky.

14 Jak již bylo řečeno, je otázka identifikace a kvantifikace měkkých efektů velmi problematická. Je možné ji posuzovat spíše kvalitativní analýzou ve formě zjišťování dopadů daného ekonomického nástroje na názory hlavních aktérů v oblasti životního prostředí. Jedná se nejen o spotřebitele, kteří svými preferencemi ovlivňují struktury výroby a podniky, ale také o nevládní neziskové organizace. Zejména se jedná o ekologické aktivisty, kteří svými vystoupeními a postoji mají významný vliv na chování společnosti. Dynamické efekty a inovace Ekonomické nástroje včetně veřejných výdajů jsou více efektivnější ve stimulaci inovační aktivity na poli ekologicky šetrnějších technologií než přímá regulace. Měření tohoto efektu je však velmi problematické a to zejména z následujících tří důvodů: 1. relevantní termín pro posuzování vlivu veřejných výdajů na míru inovace je relativně dlouhý a ve vztahu k obecnému makroekonomického vývoji je velmi obtížné a většinou také nemožné separovat důsledky jednotlivých dotačních titulů na míru inovací. 2. Míra inovací v oblasti ekologicky šetrnějších technologií není ovlivňována pouze ekonomickými instrumenty v jedné zemi. Vzhledem k tomu, že většina ekonomik je otevřená a pohyb jak zboží, tak i patentů je volný, nové technologie vyvinuté v jedné zemi se snadno dostanou do ostatních. Veřejné výdaje na podporu vývoje nových technologií se mohou pozitivně projevit i v okolních státech. Tyto efekty plynoucí z titulu existence volného obchodu tak samozřejmě podstatně komplikují zachycení dopadů jednotlivých ekonomických nástrojů. 3. Na míru inovací má vliv mnoho faktorů a ekonomické nástroje jsou pouze jedním z nich. Dalším problémem, který není specifický pouze pro inovace na poli životního prostředí, je otázka měření inovační aktivity obecně. Většina současných indikátorů má imputový charakter, kdy jsou poměřovány vstupy do systému například v podobě finančních prostředků vynaložených na vědu a výzkum v určitém odvětví. To však do značné míry nezohledňuje míru efektivnosti vynaložených prostředků, protože je zcela ignorována výnosová strana. Snaha o vyvinutí komplexnějšího indikátoru zachycujícího také výnosovou stranu nebyla dosud úspěšná. V současné době jsou používány pouze ukazatele zachycující počet udělených

15 patentů v daném časovém období. Jeho slabinou je však nezohlednění praktické aplikace nových technologií a myšlenek v praxi. Z výše uvedených důvodů se ex-post analýza dopadů veřejných výdajů na míru inovační aktivity jeví jako velmi obtížná. Cestou může být posuzování vlivu dotačních titulů na vyčleňování finančních prostředků na vědu a výzkum na úrovni podniků. Existence jednotného kritéria Metodologie OECD definuje pro hodnocení efektivnosti několik kritérií, přičemž není zcela patrné, které z nich je hlavní. Proto je jen velmi obtížné srovnávat efektivnost několika programů, protože zde chybí jednotné měřítko. Tento problém lze do určité míry eliminovat konstrukcí jednoho ukazatele, který může být založen na numerickém nebo grafickém výpočtu. V prvním případě, tedy při numerické konstrukci jednoho krité ria, se jako výhodný způsob jeví použití stupnic a vah. Předpokladem je, že jednotlivá kritéria, která byla popsána v předešlé části, se ohodnotí bodovou stupnicí. OECD upozorňuje, že lze použít celou škálu metod využívanou v teorii hodnocení efektivnosti veřejných výdajů. Jedná se například o: Nominální stupnice Jde o nejjednodušší metodu. U jednotlivých projektů jsou posuzovány žádoucí vlastnosti. V případě, že je daná vlastnost přítomná, je ohodnocena 1, v případě, že není pak 0. Na závěr se sečte počet jedniček u jednotlivých projektů a vybrán je ten, která má tento součet největší. Nevýhodou této metody je fakt, že nezohledňuje to, že některé vlastnosti jsou více žádoucí a jiné méně. Ordinální klasifikační stupnice Tato metoda vychází z předpokladu, že můžeme kvalitu jednotlivé hodnocené vlastnosti ohodnotit číslem z předem definovaného intervalu (například 1 až 5). Vybrána je ta varianta, která dosáhla nejlepšího průměrného ohodnocení. Výhoda této metody spočívá v její jednoduchosti, nevýhoda v tom, že nezohledňuje váhy jednotlivých kriterií. (Tuto metodu

16 můžeme využít také tak, že místo známek budeme přidělovat pořadí v jednotlivých vlastnostech. Pokud je v dané vlastnosti nejlepší, dostane jedničku. Druhý nejlepší dostává dvojku atd. Vybrána je varianta s nejmenším počtem bodů). Ordinální bodovací stupnice Svým charakterem odpovídá předchozí variantě, ovšem s tím, že místo známkování je využíván širší interval bodů. Preferovanou alternativou je potom ta, která má nejvyšší dosažený počet bodů. Kardinální číselná stupnice modifikace procentního porovnávání projektů Předpokladem pro využití tohoto typu stupnice je, že hodnocené vlastnosti mají kvantitativní charakter. Při hodnocení jednotlivých vlastností se u té varianty, kde tato vlastnost dosahuje nejlepších hodnot, ohodnotí 100% a zbylé se pak přepočítají na její procentuelní vyjádření. Vybrána je potom ta z variant, která má nejvíce bodů. Jednotlivá obodovaná kriteria mají však nestejný význam, a proto je nutné přistoupit k zavedení vah. Jejich stanovení lze provést dvěma typy metod: a) přímé zde jsou jednotlivé váhy určovány přímo přidělením bodů, b) nepřímé jsou založeny na párovém srovnávání důležitosti jednotlivých kriterií, což je využito pro stanovení vah. V případě, že jsou váhy stanoveny na základě různých metod, je nutné v rámci zachování srovnatelnosti provést jejich normování. K němu slouží následující vztah: Vi=Ki/ Kj, kde Vi je normovaná váha i-tého kritéria, Ki je nenormovaná váha i-tého kritéria a Kj je součet nenormovaných vah všech kritérií. Z nepřímých metod stanovení vah se zde zmiňme o metodě párového srovnávání kritérií. Při jejím provádění sledujeme následující postup: jednotlivá kritéria vzájemně porovnáváme podle jejich významu a jedničku udělíme tomu, které je důležitější,

17 výsledky zapisujeme do tabulky nebo matice, sečteme počet jedniček u každého kritéria, čímž získáme bodové ohodnocení významu, provedeme normování. Další možnou metodou nepřímého stanovení vah je Saatyho metoda, která je založena na jemnějším rozlišení významnosti (do matice se nepíše pouze 1 nebo 0, ale využívá se celá bodovací škála). Druhou možností tvorby jednotného kriteria je využití grafických obrazců. Na grafu 1 je znázorněn příklad, kdy byla zvolena tři evaluační kritéria: environmentální efektivnost, ekonomická efektivnost a administrativní a vyvolané náklady. Pro hodnocení splnění tohoto kritéria je zvolena určitá škála a maximální hodnoty tvoří obal obrazce, který je v tomto případě trojúhelníkem. Naměřené hodnoty se potom na tuto škálu vynáší a výsledkem je obrazec, jehož obsah nám může sloužit jako ukazatel celkové efektivnosti daných veřejných výdajů. Čím větší je tento ukazatel, tím vyšší je efektivnost daných veřejných výdajů. Zobrazený příklad je založen na předpokladu, že význam všech třech hodnocených kritérií je stejný. Jednoduchou modifikací ve formě protažení jedné z os by se dala přiřadit větší váha jednomu případně více kritériím. Graf 1: Grafická metoda tvorby jednotného hodnotícího kritéria

18 Metodologické problémy evaluace veřejných výdajů na ochranu životního prostředí Nedostatek datových zdrojů a času Ideálně by měla evaluace efektivnosti ekonomických nástrojů ochrany životního prostředí představovat komplexní proces zachycující veškeré náklady a dopady daného opatření. To však v praxi není možné, protože řada dat není k dispozici a to buď vůbec nebo v dostatečné kvalitě. V řadě případů je obtížné sehnat časové řady určitého ukazatele, přičemž zejména v tranzitivních ekonomikách se často setkáváme s jejich nekonzistentností danou častou změnou metodiky. Některé dopady mají navíc pouze kvalitativní charakter, který lze jen obtížně přenést do řeči čísel. Tento nedostatek řady evaluací by neměl být při formulování závěrů opomíjen a mělo by být upozorněno, které z relevantních údajů nebylo možné z rozličných důvodů zahrnout do analýzy. Tímto je možné se vyvarovat příliš silným závěrům usuzujícím na dopady hodnocených nástrojů při nezohlednění některých významných faktorů. Dalším problematickým místem je časový horizont, po kterém má být evaluace prováděna. Jeho maximální hodnotu lze vyjádřit jako časový interval mezi aplikací daného ekonomického nástroje a vypracování hodnotící studie. Často však zadavatelé (většinou instituce formulující politická opatření) vyžadují provedení evaluace dříve tak, aby podle ní mohli upravovat formulované politiky. V některých případech se provádí hodnocení

19 efektivnosti ještě před implementací daného nástroje a potom se jedná o klasickou ex-ante evaluaci. Nevýhodou evaluace po krátkém časovém období je, že neumožňuje reflektovat dlouhodobé dopady a zaměřuje se pouze na dopady krátkodobé. V tomto kontextu je také nutné upozornit na časovou prodlevu, která vyplňuje nastání určitého efektu a jeho zobrazení v datech. Časové zpoždění kompletace dat je někdy značné a jen v případě HDP se pohybuje v řádech měsíců. Provádění evaluací po krátkém časovém úseku může mít závažné implikace v upřednostňování ekonomických nástrojů s krátkodobými důsledky. Naopak nástroje s dlouhodobými dopady, které bývají často významnější (například míra inovací), budou zatlačovány do pozadí. Oddělení dopadů jednotlivých ekonomických nástrojů Častým problémem při identifikaci a kvantifikaci dopadů jednotlivých ekonomických nástrojů na životní prostředí a ekonomické veličiny je praktické provedení jejich izolace. Aplikované nástroje totiž nepůsobí izolovaně a na sledované veličiny souběžně s nimi působí řada jiných faktorů, z nichž některé jsou také měněny v rámci vládních politik. V řadě případů je navíc aplikace ekonomického nástroje kombinována s přímou regulací. To se týká i veřejných dotací na zavádění nových technologií, které jsou často doplňovány zákazem použití technologií starých. Otázkou pak samozřejmě je, který z těchto dvou kroků má dopad na rozšiřování nových technologií. V řadě případů navíc jednotlivá opatření nepůsobí nezávisle vedle sebe, ale vzájemně se multiplikují, což oddělení jejich dopadů naprosto znemožňuje. Někdy je též pro posuzování dopadů jednotlivých opatření používána metoda analogie, kdy jsou pro tvorbu měřítka sledovány reakce systému na daný typ ekonomického nástroje v zahraničí. Vzhledem k tomu, že výchozí podmínky jsou založeny na předpokladu, že institucionální nastavení a reakce jednotlivých subjektů v zahraničí jsou stejné jako v domácím prostředí však tato metoda skrývá určité nebezpečí. Je proto nutné být při aplikaci této metody velmi opatrní. Definování srovnávací hladiny V rámci evaluace dopadů jednotlivých ekonomických nástrojů nelze samozřejmě předpokládat, že veškeré zlepšení životního prostředí lze připsat na vrub pouze jejich aplikaci.

20 Řada změn v životním prostředí by se stala bez ohledu na to, zda-li je daná politika či daný nástroj implementován. Proto se jako klíčová otázka v evaluačním procesu ukazuje: Co by se stalo, kdyby nedošlo k použití daného ekonomického nástroje? resp. Co by se stalo, kdyby nebyly vynaloženy dané veřejné výdaje? Je tedy nutné oddělit od sebe autonomní vývoj a změny, ke kterým došlo v důsledku aplikace daného ekonomického nástroje. Následující obrázek ukazuje danou problematiku názorně. Na ose x je zaznamenáván čas a na ose y míra znečištění, která v průběhu času postupně klesá. V čase t1 jsou vydány veřejné výdaje na snížení znečištění a v čase t2, kdy je prováděno hodnocení efektivnosti, se provádí měření za účelem kvantifikace přínosů. Opticky by se mohlo zdát, že na výnosovou stranu veřejných výdajů můžeme započítat snížení znečištění o velikosti A. To však není metodologicky korektní, protože úroveň znečištění by klesala i nadále, bez vydaných veřejných výdajů. Tempo poklesu by však bylo nižší. Správně by se do výnosové strany měla započítat pouze hodnota B, tedy ta hodnota, o kterou se snížilo znečištění díky vynaloženým veřejným výdajům. Graf 2: Hodnocení přínosů ve vztahu k odhadu srovnávací hladiny Pro správné zjištění příspěvku aplikace daného ekonomického nástroje je však nutné zjistit průběh autonomního vývoje (tzv. baseline scenario). To je možné provést několika metodami: Extrapolace trendu: Jedná se o jednoduchou metodu, která je založena na předpokladu, že trend ve vývoji sledované veličiny by pokračoval i v budoucnu, pokud by nebyl aplikován hodnocený ekonomický nástroj. Ekonometrické metody: Ekonometrické modely by měly odhadovat vztahy mezi sledovanou veličinou a relevantními faktory, z nichž jednou je právě implementovaný